基于小白菜盆栽試驗的尾礦土壤復墾適農性研究

安俊珍，蔡崇法，雷中仁，溫重陽，常萬廣

(1.白銀市水務局，甘肅 白銀 730900；2.華中農業大學 資源與環境學院，湖北 武漢 430070)

礦山開采在促進國民經濟增長的同時，引發了一系列生態環境問題。采礦占用地表資源，造成對水文和微氣候的擾動，引起水質、大氣、土壤污染和生物多樣性損失，加速土壤退化和水土流失，導致礦區生態退化與環境污染[1-7]。礦山開采破壞地表自然景觀，形成一個與周圍環境完全不同甚至極不協調的外觀[8]。若用級別定量表示各行業對生態施加的綜合影響程度，則礦業對環境的影響居于首位[9]。近年來，礦業廢棄地和尾礦庫的復墾及生態恢復備受學者關注，不少學者開展了相關研究并提出了大量理論與技術成果[10-20]。研究金礦開采對礦區的損害，認識尾礦土壤特性和有毒物質含量及變化規律，開展土壤復墾的適農性評價，對于今后更好地利用尾礦土地資源、解決當地尖銳的人地矛盾，維護和改善礦區生態環境具有重要的理論和現實意義。

1 材料與方法

1.1 試驗區基本概況

試驗用土壤為蛇屋山金礦尾礦土壤，該金礦位于湖北省咸寧市嘉魚縣，是“亞洲第一、世界第二”的大型風化型紅黏土富金礦藏。地理坐標為29°53′23″—29°53′57″N、113°45′13″—113°46′28″E，屬亞熱帶濕潤型季風氣候區。年均降水量1 401.3 mm，年均氣溫16.9 ℃、無霜期249～262 d。年土壤以紅壤和石灰土為主。盆栽試驗在華中農業大學盆栽場進行，供試土壤的理化性質如表1所示。

表1 供試土壤理化性質

1.2 試驗設計與觀測

依據尾礦平整后的地形特點，以尾礦生成時間為序列，在尾礦庫頂部、邊坡和底部按S形和隨機多點混合的原則確定采樣點并進行采樣，用T06—T09表示2006—2009年的尾礦土壤，TV表示已種植樹(草)種的尾礦林下土壤，并選取礦區內未擾動區的土壤進行對照，用CK表示。尾礦土壤自然風干后，剔除石頭、塑料、秸稈、根系等物質，過5 mm篩后裝入盆栽盆內。小白菜品種選用上海青，選優種每盆播20粒，用去離子水澆灌。播種5 d后記錄小白菜發芽情況，待發芽情況接近穩定時，進行定苗，每盆定苗5株。播種40 d后進行收割處理 (因研究的重點為尾礦土壤的適農性，所以只收割處理了地上部分，即可食部分，未對根部進行處理)。

重金屬含量采用原子吸收分光光度法測定，土樣用HNO3-HClO4(4 ∶1)硝化，植物樣(小白菜)用王水/HClO4硝化；土樣中殘留氰化物采用蒸餾+異煙酸-吡唑啉酮光度法測定[21]。

2 結果與分析

2.1 不同年際尾礦土壤理化性質變化特征

不同年際尾礦土壤理化性質見表2。金礦開采破壞土壤物理結構，導致土壤結構不良，尾礦基質過于松散或緊實，引起土壤持水、保水、透水能力和土壤肥力發生很大變化。尾礦土壤容重增大，介于1.36～1.74 g/cm3之間，與CK間存在顯著差異，不同年限尾礦容重也存在較為顯著差異；不同年限尾礦飽和含水量均低于CK，與CK差異顯著，尾礦土壤之間差異不顯著；除Tv的飽和入滲率高于T06—T09外，飽和入滲率的變化規律大致與飽和含水量相似；機械組成方面，不同年限尾礦土壤的黏粒平均含量為244 g/kg，粉粒為363 g/kg，均低于CK值，砂粒平均含量高于CK值，且尾礦土壤機械組成與CK差異顯著，各年尾礦之間機械組成差異不顯著。化學性質方面，尾礦土壤的pH值顯著升高，介于8.18～8.79之間；土壤有機質含量總體較低，除TV外，其他尾礦的含量均在15.5 g/kg左右，遠遠低于CK；全N、全P、全K含量均較低，其中全P含量在整個金礦開采工藝過程中比較穩定，全N、全K變化較大。從尾礦土壤的化學性質可以看出，所測幾項指標，尾礦土壤與CK間均存在顯著差異， pH和全P在尾礦土壤之間差異不明顯。

表2 不同年份尾礦土壤理化性質變化特征

2.2 重金屬富集-氰化物殘留及相關關系分析

金礦開采導致了尾礦土壤重金屬污染。重金屬存在于土壤中，當其含量超過土壤的自凈能力時，會引起土壤組成、結構和功能發生變化，種子發芽和植株生長受到抑制，影響礦區土地復墾、植被恢復和重建。測試金礦土壤重金屬含量如表3所示。

表3 尾礦土壤重金屬含量 mg/kg

不同年限尾礦土壤中五種重金屬含量存在顯著差異，不同的重金屬在尾礦土壤中含量隨尾礦堆積時間的延長而呈下降趨勢，各年尾礦中的重金屬含量均高于已人工恢復植被區林下土壤TV和礦區未擾動區CK的含量，且T09到T08下降趨勢最為明顯，這是因為尾礦形成初未進行平整處理，土體比較疏松，尾礦土壤受風力、降雨等作用發生了遷移。尾礦土體整理完畢后，隨著時間的變化，野生植物物種不斷侵入和人工落實水土保持林草措施，不同植物對重金屬元素進行吸收，降低了尾礦中重金屬的含量。對比《土壤環境質量標準》(GB 15612—1995)，在所測的五種重金屬元素中，Cd、Ni的含量超過了國家二級標準[22]。

堆浸-噴淋的特殊金礦開采工藝，導致氰化物在尾礦土壤中殘留。氰化物，包括簡單氰化物、絡合氰化物和有機氰化物(有機腈類)，是一類含有氰基的強毒性環境污染物(除少數穩定的復合鹽外)。采用異煙酸—吡唑啉酮分光光度法測定了尾礦中的殘留氰化物含量，測定結果見表4。

表4 尾礦土壤殘留氰化物含量 mg/kg

考慮金屬離子與氰根離子間的絡合作用，在上述研究的基礎上，對尾礦土壤中重金屬與殘留氰化物含量進行線性回歸分析，結果顯示，尾礦土壤中幾種重金屬與殘留氰化物含量之間顯著正相關，相關系數R2值均在0.95以上，見表5。

表5 重金屬與氰化物含量相關性分析

2.3 基于Cd富集尾礦土壤盆栽小白菜試驗分析

重金屬在土壤中大量存在，會造成在植物根、莖、葉及籽粒中的富集，影響種子發芽，抑制植物的生長發育。不同作物、作物的不同部位、不同生長時期對重金屬的富集程度不同。一般認為，蔬菜是重金屬富集能力最強的植物[廖自基，1992]。小白菜作為最常見的蔬菜之一，具有生長期短、盆栽方法簡單、富集作用明顯等特點，在設施條件下研究蔬菜對重金屬富集作用有著廣泛的應用。該金礦開采引起尾礦土壤Cd含量增加，濃度超過國家標準，因此筆者設計盆栽小白菜試驗，選取Cd為研究對象，研究小白菜對Cd元素的富集作用。小白菜發芽情況與生物量如圖1、2所示。

圖1 小白菜發芽情況統計

圖2 盆栽小白菜生物量

由圖可知，從T09到T06，發芽率增加。經計算，盆栽小白菜的發芽率在33.3%～66.7%之間。尾礦土壤的發芽時間總體較晚，生長較慢，這是由重金屬對種子萌發的抑制作用所致。觀測小白菜生長過程得知，T09上小白菜生長狀況嚴重不良，植株矮小且發生了病變；不同年限尾礦土壤小白菜的生物量差距較大，并從T09到T06呈明顯的增加趨勢。對照土壤的生物量最高，為69.58 g，T09系列的生物量最低，僅為19.94 g，前者約為后者的3.5倍。

測定小白菜地上部分對Cd的富集結果見表6。

表6 小白菜Cd的含量與積累量 mg/kg

結果顯示，各尾礦土壤類型盆栽小白菜地上部分均能較明顯地富集Cd，且葉片中Cd的含量與積累量大于葉柄，葉片對Cd平均重金屬富集系數為0.88，葉柄的富集系數為0.60。Cd在尾礦土壤T09上生長的小白菜生物體內含量與積累量最高，可達1.65 mg/kg，相比國家食品衛生標準規定的臨界濃度0.4 mg/kg，超標4.12倍，對照土CK上小白菜葉片和葉柄中Cd的含量與積累量低于國標的臨界值。小白菜地上部分Cd的含量與積累量隨尾礦土壤中Cd含量的增加而顯著增加，且尾礦土樣中的Cd含量﹥小白菜葉片中Cd含量﹥小白菜葉柄中的Cd含量。

在同一硝化條件下還測定了小白菜對Pb、Cu、Ni、Zn四種重金屬的積累情況，結果表明，葉柄的重金屬含量與積累量均略低于葉片部位，對Pb、Zn富集作用明顯，Cu、Ni的含量和積累量較低。

3 結論與討論

金礦開采對礦區生態環境造成嚴重的損害。本研究基于小白菜對重金屬Cd富集作用的盆栽試驗，進行了尾礦土壤農業再利用的可行性分析與評價。

(1)金礦開采后導致土壤結構不良，土壤持水、保水、透水能力和肥力狀況發生變化，土壤容重值、砂粒含量增大，pH值顯著升高，飽和含水量、飽和入滲率、有機質和營養元素含量降低。

(2)重金屬和氰化物在尾礦土壤中均有殘留，Cd、Ni兩種重金屬超過了國家標準；T09到T06，重金屬與氰化物的含量降低，且兩者之間有著較為顯著的正相關關系。

(3)基于小白菜對超標強毒性重金屬元素Cd富集作用的盆栽試驗得知，尾礦土壤在設施條件下能滿足植物的生長，但生物產量低，有毒重金屬含量和積累量超標，因此尾礦土壤不宜或短期不宜作為農業用地進行復墾。

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